曾曉舵，劉傳平，孫巖，李芳柏，吳啟堂，王向琴*

1. 廣東省科學院/廣東省生態(tài)環(huán)境技術(shù)研究所/華南土壤污染控制與修復國家地方聯(lián)合工程研究中心/廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650；2. 華南農(nóng)業(yè)大學資源環(huán)境學院，廣東 廣州 510642

土壤重金屬污染具有普遍性、隱蔽性、累積性和不可逆轉(zhuǎn)性等特點。土壤受重金屬污染，會對生長在其上的植物產(chǎn)生危害，例如，可造成植株矮小、根系短小、葉片退綠、產(chǎn)量下降及可食用部分的重金屬含量超過食品衛(wèi)生標準。但在高濃度重金屬脅迫下，有些植物仍能長勢良好，表明這些植物在長期進化過程中產(chǎn)生了對重金屬的抗性。例如，水稻是一種較易吸收重金屬Cd的植物，但當土壤中Cd含量達到一定的閾值后，就會對水稻產(chǎn)生毒害作用，主要包括對水稻種子萌發(fā)、生長發(fā)育、光合作用和水稻體內(nèi)酶系統(tǒng)的影響等。土壤中Cd遷移轉(zhuǎn)化、毒性及危害很大程度上取決于其賦存形態(tài)。根據(jù)Tessier et al.（1979）提出的方法，Cd形態(tài)可分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機硫化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)等五大形態(tài)，不同的形態(tài)各具獨特的環(huán)境行為和生物效應。其中，前兩種形態(tài)的Cd易于被植物吸收從而在植物體內(nèi)富集，通常被認為是可生物利用性的Cd；第3種形態(tài)指的是與鐵、錳等氧化物、氫氧化物共沉淀或被締合的Cd，土壤中的鐵錳氧化物具有巨大的吸附固定能力，能夠?qū)d吸附固定在其表面從而降低Cd在土壤中的遷移性；第4種形態(tài)是指土壤中與有機成分起絡(luò)合作用，形成螯合物或被有機物所束縛的組分；殘渣態(tài)指的是存在于硅酸鹽礦物中的組分，不被植物吸收，含量不隨環(huán)境條件變化而改變。土壤pH、OM、CEC和有效P、土壤粘度的變化、鐵循環(huán)等過程均會對Cd的形態(tài)產(chǎn)生影響，從而影響Cd在土壤-水稻系統(tǒng)的遷移轉(zhuǎn)化（Brown et al.，2004；Pietrzykowski et al.，2015；R?mkens et al.，2011）。鐵是地殼中豐度最大的元素之一，鐵氧化物對 Cd具有強烈的吸附固定作用，土壤氧化還原條件變化及微生物作用下的鐵氧化物的還原過程能夠?qū)⒐潭ㄔ谄浔砻娴腃d釋放并進入土壤溶液中，增強其對水稻的有效性。因而，土壤中鐵的氧化還原循環(huán)過程對Cd的生物有效性的變化及水稻生長產(chǎn)生重要影響。

本研究旨在通過對土壤理化性質(zhì)與Cd有效性之間的關(guān)系進行研究，甄別影響Cd在土壤-水稻系統(tǒng)遷移轉(zhuǎn)化的主要因素，從而為控制稻田Cd污染提供科學依據(jù)。

1 材料和方法

以韶關(guān)發(fā)電廠周邊土壤-水稻系統(tǒng)中重金屬元素Cd為主要研究目標，采集發(fā)電廠周邊的99對土壤和相應的水稻樣品，土壤和水稻采樣以及土壤理化性質(zhì)分析，詳見已有的研究（曾曉舵，2020）。

Cd的形態(tài)提取方法采用Tessier et al.（1979）提取方法。稱取1.000 g土壤，按照表1所述方法進行逐級提取。

土壤鐵形態(tài)（包括無定型、結(jié)合態(tài)和游離態(tài)鐵3個部分）提取采用如下方法（魯如坤，2000）：

（1）無定形鐵（FeO）的測定方法：

稱量1 g土壤置于100 mL具塞三角錐形瓶，加入 50 mL 0.2 mol·L?1草酸-草酸銨（pH=3.0）緩沖溶液，利用錫紙包裹三角瓶外壁，將三角瓶置于25 ℃搖床，調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)速為200 r·min?1振蕩4 h，取樣過濾待測。

（2）0.5 mol·L?1鹽酸提取態(tài)亞鐵（FeH）測定方法：

提取劑：0.5 mol·L?1鹽酸。

稱取 0.5 g 土加入 25 mL 0.5 mol·L?1HCl溶液，振蕩4 h后過濾，取上清液測定溶液的二價鐵含量。

（3）游離態(tài)鐵（FeD）的測定（DCB法）：

稱取1—5 g土壤置于100 mL具塞三角瓶中，加入 45 mL 0.3 mol·L?1檸檬酸三鈉和 0.1 mol·L?1碳酸氫鈉的混合溶液，75 ℃水浴磁力攪拌器上攪拌；當樣品溫度達到75 ℃時，加入1 g連二亞硫酸鈉粉末并持續(xù)攪拌5 min；5 min后再加入1 g連二亞硫酸鈉粉末再持續(xù)攪拌10 min；于離心機上以2500 r·min?1的速度離心5 min獲取清澈的溶液，若溶液依然渾濁，重新懸浮后加飽和氯化鈉或氯化鉀溶液，并再次以2500 r·min?1的速度離心5 min；將上清液置于250 mL容量瓶中，若殘渣依然呈現(xiàn)棕色、黑色或紅色，宜加入45 mL 0.3 mol·L?1檸檬酸三鈉和0.1 mol·L?1碳酸氫鈉的緩沖溶液進行再次提取。

上述提取液中 Fe采用鄰菲羅啉分光光度法進行測定。

土壤硅形態(tài)提取采用改進的單一提取流程，具體方法參考趙送來（2012）：土壤用量0.7500 g（表2）。提取液中Si、Cd和As的測定采用ICP-MS進行。

2 結(jié)果和討論

土壤理化性質(zhì)、Cd形態(tài)、鐵形態(tài)、硅形態(tài)及水稻糙米、稻殼和莖葉中Cd的含量見表3，Cd在水稻各部位積累的描述詳見已有的研究（曾曉舵，2020）。將土壤理化性質(zhì)、鐵形態(tài)、硅形態(tài)、Cd形態(tài)和糙米、稻殼、莖葉中的Cd做相關(guān)性分析（表4），發(fā)現(xiàn)土壤理化性質(zhì)、鐵形態(tài)、硅形態(tài)以及Cd形態(tài)對Cd在土壤-水稻系統(tǒng)中的遷移具有深刻的影響。

2.1 Cd形態(tài)變化及其對水稻富集Cd的影響

土壤 Cd 總質(zhì)量分數(shù)為 0.14—4.27 mg·kg?1，平均值為1.39 mg·kg?1，遠超過土壤Cd允許限制（0.3 mg·kg?1）。Cd 在 F1、F2、F3、F4 和 F5 中的平均質(zhì)量分數(shù)分別為 0.04、0.04、0.17、0.16和 0.92 mg·kg?1)，分別占土壤Cd平均含量的2.90%、3.10%、12.8%、11.9%和 69.2%。鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的 Cd（F3）和殘渣態(tài)的Cd（F5）是最主要的兩種Cd形態(tài)。盡管可交換態(tài)（F1）和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的Cd（F2）所占比例較低，但二者代表土壤中最容易遷移的Cd，生物利用性極高。土壤中的鐵錳氧化物對 Cd等重金屬元素具有極強的吸附固定作用，通常被認為是土壤中Cd的匯（F3），然而這部分Cd和有機-硫化物結(jié)合態(tài)的 Cd（F4）在一定條件下也會轉(zhuǎn)化為生物可利用的 Cd，從而被植物體吸收利用。F1和F2形態(tài)的Cd與糙米、稻殼和莖葉中的Cd呈極顯著的正相關(guān)關(guān)系，而F3形態(tài)的Cd與水稻這3個部位的Cd呈極顯著的負相關(guān)關(guān)系，而F4和F5中的Cd與水稻各部位Cd之間則無相關(guān)性（表4）。這進一步說明 F1、F2是土壤中極易被水稻吸收的Cd組分，F(xiàn)3、F4和 F5是不易被水稻吸收利用的Cd組分。F3與水稻各部位的極顯著負相關(guān)性又表明土壤中的鐵錳氧化物將大部分可被生物利用的Cd被固定在其表面，從而抑制了植物對Cd的吸收，減輕了Cd對水稻的毒害作用。

表1 Cd形態(tài)連續(xù)浸提法Table 1 Sequential extraction scheme for particulate-bound Cd speciation

表2 Si形態(tài)單一溶劑浸提法Table 2 Single extraction scheme for particulate-bound Si speciation

表3 土壤理化性質(zhì)、Cd形態(tài)以及水稻糙米、稻殼和莖葉中Cd的質(zhì)量分數(shù)Table 3 Soil properties, Cd speciation in soil (F1-F5), Cd mass fractions in the rice straw(Cd-S), hull (Cd-H) and grain (Cd-G) in 99 soil samples collected from Shaoguan city

表4 土壤理化性質(zhì)、鐵形態(tài)、硅形態(tài)、Cd形態(tài)和糙米、稻殼、莖葉中的Cd相關(guān)性分析Table 4 Person correlation matrix for Fe speciation, Si speciation and Cd speciation in soil, Cd mass fractions in the rice plants, and soil properties

2.2 土壤中鐵形態(tài)與 Cd形態(tài)之間的相關(guān)性及對Cd生物有效性的影響

土壤中鐵的形態(tài)對Cd的遷移轉(zhuǎn)化具有重要的影響。如鐵氧化物能將Cd固定在其表面從而降低Cd的遷移性（Martinez et al.，2004）；淹水條件下鐵氧化物的還原能將固定在其表面的Cd釋放出來，從而增加Cd的生物有效性（Muehe et al.，2013）。F1、F2和F3與各種形態(tài)的Fe之間存在著極顯著的相關(guān)性（表4）。草酸態(tài)Fe、DCB態(tài)Fe與F1、F2之間分別呈極顯著的負相關(guān)關(guān)系，而與 F3之間分別呈極顯著的正相關(guān)關(guān)系；而HCl提取態(tài)Fe(Ⅱ)與F1、F2和F3之間則具有和草酸態(tài)Fe和DCB態(tài)Fe相反的關(guān)系。因而可以這樣認為，土壤中鐵的形態(tài)能夠影響到Cd在土壤各組分中的分配。草酸態(tài)Fe、DCB態(tài)Fe與水稻各部位Cd含量之間呈極顯著的負相關(guān)關(guān)系，而0.5 mol·L?1HCl提取態(tài)Fe代表土壤中可遷移的Fe組分，其與水稻各部位Cd之間呈極顯著的正相關(guān)關(guān)系（表4）。這些結(jié)果表明，隨著土壤中無定形鐵氧化物以及游離態(tài)鐵氧化物含量的增加，土壤中的Cd更多的被鐵氧化物吸附固定而難以移動，因此Cd的有效性就越低。鐵的形態(tài)對Cd的有效性起著極其重要的作用。鐵是土壤主要組分之一，是植物生長所必需的元素之一。土壤中的鐵會影響土壤中Cd的形態(tài)轉(zhuǎn)化從而影響其生物有效性，土壤中鐵氧化物特別是弱結(jié)晶態(tài)鐵氧化物對土壤溶液中Cd的吸附可以有效地抑制水稻對Cd的吸收和積累（Daum et al.，2001）。

2.3 土壤中硅形態(tài)對水稻吸收Cd的影響

土壤中可提取態(tài)硅對于植物硅素營養(yǎng)具有重要的意義?？商崛B(tài)硅包括水溶態(tài)硅、交換態(tài)硅、膠體態(tài)硅和無定型硅，各形態(tài)硅之間存在著動態(tài)轉(zhuǎn)化平衡關(guān)系。其中，水溶態(tài)硅指可溶于土壤溶液中的硅，通常以單硅酸的形式存在；交換態(tài)硅是指吸附在土壤固相上的單硅酸，是土壤活性硅的重要組成部分，和水溶態(tài)硅一樣，是土壤溶液中可被植物直接獲得的硅，屬于有效態(tài)硅；而無定型硅可水化成膠體態(tài)硅或溶解于土壤溶液中，為植物生長提供部分有效態(tài)硅素（Castro et al.，2013；Fox et al.，1967）。研究表明，向土壤中施入硅肥能夠降低稻米對Cd的積累，硅可以結(jié)合水稻體內(nèi)蛋白誘導硅在水稻根的內(nèi)皮層及纖維層細胞附近沉積，使細胞壁之間的孔隙堵塞，減輕Cd對水稻本身造成傷害（Li et al.，2008）；其次硅能夠降低土壤中可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的含量，而使得鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd的含量增加，發(fā)生土壤鈍化作用（Zhang et al.，2009；Zhao et al.，2007）。因此，土壤中硅的形態(tài)深刻影響著水稻對Cd的吸收。表4表明土壤中兩種硅形態(tài)與水稻各部位Cd含量之間呈極顯著的負相關(guān)性。進一步表明土壤中有效態(tài)硅和無定型硅具有抑制水稻吸收Cd的作用。

2.4 土壤其他理化性質(zhì)對水稻吸收Cd的影響

土壤 pH（X1）、CEC（X2）、S（X3）、OM（X4）和土壤總Cd（X5）含量可能對水稻各部位Cd含量產(chǎn)生影響。利用逐步回歸模型擬合稻米中Cd含量與這幾個變量之間的關(guān)系。表5給出了每一個模型系數(shù)的回歸估計值及相應的統(tǒng)計檢驗情況表，根據(jù)P值可以判斷出各模型系數(shù)的顯著情況。偏回歸系數(shù)用于不同模型的比較，標準回歸系數(shù)用于同一個模型的不同系數(shù)的檢驗，其值越大表明對應變量的影響越大。由該表可以得出兩個模型。

模型 1：Y1=?0.122X1+1.193

模型 2：Y2=?0.188X1?0.00028X3+1.309

兩個模型的所有回歸系數(shù)均通過了統(tǒng)計顯著性檢驗，所以兩個模型都可以用來解釋稻米中 Cd與土壤pH的關(guān)系。模型2的標準化殘差的直方圖基本符合正態(tài)分布，符合正態(tài)隨機性假定，擬合模型2還是有效的。Rafiq et al.（2014）研究表明，水稻籽粒Cd含量與土壤pH之間呈現(xiàn)極顯著的負相關(guān)關(guān)系。pH降低會促進結(jié)合在土壤固相中的Cd（如碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)）發(fā)生溶解，因而隨著土壤pH值的降低，土壤中可生物利用性的Cd含量會逐漸加大。

3 結(jié)論

土壤理化性質(zhì)對土壤中生物可利用性的Cd有重要的影響，進而影響到水稻對Cd的吸收積累。本研究表明：

（1）土壤中鐵形態(tài)深刻影響著 Cd的生物有效性，隨著土壤中無定形鐵氧化物以及游離態(tài)鐵氧化物含量的增加，土壤中的Cd的生物有效性降低；

表5 模型系數(shù)的回歸估計值及相應的統(tǒng)計檢驗情況Table 5 Coefficients of stepwise regression model and statistical tests

（2）土壤中硅的形態(tài)也是影響Cd在土壤-水稻體系遷移的重要因素，土壤中有效態(tài)硅和無定型硅具有抑制水稻吸收Cd的作用；

（3）土壤pH是影響Cd在土壤-水稻體系遷移的重要因素。pH降低會促進結(jié)合在土壤固相中的Cd（如碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)）發(fā)生溶解，因而隨著土壤pH值的降低，土壤中生物可利用性的Cd含量會逐漸加大。